1 引言(Introduction)

稻米中重金属Cd超标的问题近年来受到广泛关注(Williams et al., 2009), 这一问题主要发生在锌、铅、铜等有色金属的采矿与冶炼地区, 而有色金属生产区往往与水稻生产区重叠(Hu et al., 2016).在对湘江流域某县的水稻的调查发现, 60%的水稻样品中Cd含量超过0.2 mg·kg^-1的国家食品污染物限制标准(GB2762—2012), 11%的水稻样品中Cd含量超过了1.0 mg·kg^-1(Du et al., 2013).水稻作为主要的粮食作物, 稻田重金属污染会抑制其生长, 并通过水稻的吸收累积进入食物链从而在人体内富集, 可能会导致人体肾脏功能不全、高血压和骨质疏松症等疾病(U.S. Department of Health and Human Services, 2012).因此, Cd污染的治理成为我国土壤重金属污染调控与防治的关键.

Zn与Cd在人体内有着复杂的交互作用, Zn是人体所必须的营养元素, 膳食中的Zn在一定程度上会影响人体对Cd的吸收及其在器官组织中的分布.Chaney等(2004)指出, 由于Cd对人体的毒害机理是渐进性地影响体内肾代谢功能和骨骼的形成与发育, 食品中Cd的潜在毒性不仅与重金属Cd的含量有关, 还取决于Cd/Zn比值.稻米中的高Cd/Zn比值会在一定程度上提高Cd进入人体后的重金属毒害作用(Reeves et al., 2004；Simmons et al., 2003).因此, 在衡量环境中Cd的潜在威胁时Cd/Zn比值是一个重要指标.湖南地区非常普遍的红壤可能是产生自然高Cd稻米的产地环境, 在Cd生物有效性强的产地环境中, 稻米中Cd的累积和Zn的相对缺乏进一步加剧(张良运等, 2009), 以稻米为主食的人群Cd毒害的健康风险亟待关注.目前, 国际上研究人群重金属暴露健康风险的方法大多采用美国环保署(USEPA)提出的目标危害系数法, 但在估算过程中, 一般假定摄入量等于吸收量, 没有考虑重金属的生物的可给性, 这就降低了对重金属暴露人群健康风险评价的准确性.

由于我国耕地资源紧张, 受重金属污染土壤的安全利用成为一种迫不得已的选择, 化学钝化或化学稳定化技术是有效的修复与利用同时进行的方法.本课题组前期的盆栽实验表明(杨文弢等, 2016), 以石灰石+偏高岭土+钙镁磷肥按照一定比例进行组配, 能有效地降低土壤中Cd的生物有效性和糙米中Cd含量.但在大田环境下, 土壤调理剂的效果还有待研究.本试验选取某Cd污染稻田进行大田修复试验, 以石灰石+偏高岭土+钙镁磷肥进行组配, 观察土壤pH值、有机质的变化, 以及水稻植株对重金属Cd的转运、累积和植株Cd/Zn比的变化.同时, 研究土壤调理剂对土壤Cd污染的修复效果, 并考虑重金属Cd的生物可给性, 对当地人群通过糙米摄入Cd进行健康风险评价.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 供试材料

供试水稻品种为湘晚籼12号, 由湖南省水稻研究所提供, 属于湖南大面积种植品种.

选取长沙县(113°3′55″E, 28°26′7″N)某Cd污染大田进行田间试验, 土壤类型为红黄壤.石灰石由宁乡光明矿粉厂提供；高岭土由国药集团化学试剂有限公司提供, 化学组成为Al₂O₃·2SiO₂·2H₂O, 其中, Al₂O₃含量≥37%, SiO₂含量≥48%, H₂O含量≥15%, 在800 ℃下煅烧2 h, 制备为偏高岭土；钙镁磷肥由湖南省宁乡县钙镁磷肥厂提供, 其中, P₂O₅含量为12%~14%, CaO含量为25%~30%, SiO₂含量为30%~40%, MgO含量为4%~6% (杨文弢等, 2016).将石灰石+偏高岭土+钙镁磷肥按照4：2：1的比例进行组配, 得到供试土壤调理剂.供试稻田土壤基本理化性质见表 1.

2.2 试验设计

试验地点长沙县北山镇属于东亚季风区, 水热充足, 气候温和, 年均降水量为1358.6~1552.5 mm, 年平均气温为16.8~17.3 ℃.调理剂设置4个施加水平, 分别为0、150、300、600 kg·亩^-1, 试验样方面积为9 m²(3 m×3 m), 重复3次, 总计12块个样方.在水稻种植前将土壤调理剂(石灰石+偏高岭土+钙镁磷肥)平均施用于试验样方土壤表层, 多次翻耕使土壤调理剂与耕作层土壤混合.外设3行水稻作为保护行, 所有试验样方随机排列.水稻的耕种与水分管理方式与当地农民的耕作管理保持一致, 种植密度与当地农民生产的实际情况一致.水稻于2015年7月中旬下种, 至2015年10月下旬收获.

2.3 水稻和土壤样品分析

在每个样方中采用五点采样法, 连续采集5株水稻, 同时采集相应根际土壤.带回实验室后, 土壤样品去杂质、自然风干、压碎, 过2 mm尼龙筛, 保存待测.水稻样品分别用自来水和超纯水洗净, 晾干后于105 ℃下杀青30 min, 70 ℃下烘干至恒重.水稻分4部分(根系、茎叶、谷壳、糙米), 称干重, 采集备用.粉碎后使用干灰化法(GB/T 5009—2003)消解.

土壤pH值用酸度计(PHS-3C, 雷磁)测定, 溶液为去离子水, 固液比为1：2.5(鲍士旦, 2000)；OM采用水合热重铬酸钾氧化-比色法测定(鲁如坤, 2000)；采用重金属形态分析BCR法第一步溶液(0.11 mol·L^-1 CH₃COOH)提取Cd、Zn的酸可提取态(Luo et al., 1998), 采用修正的Tessier连续提取法第一步溶液(1 mol·L^-1 CaCl₂)提取Cd、Zn的CaCl₂提取态(Rauret et al., 1999).用电感耦合等离子发射光谱仪(ICP 6300, Thermo)测定土壤部分和水稻中各形态Cd含量.所有样品的分析过程以国家标准物质土壤(GBW(E)-070009)和湖南大米(GBW 10045(GSB-23))进行质量控制分析, 同时做空白试验, Cd和Zn的回收率分别为96.2%~103.8%和97.8%~102.1%.

2.4 重金属健康风险评价

目标危害系数法(THQ)是美国环保署(US EPA)提出的一种用于评估人体通过食物摄取重金属导致健康风险的方法, 该方法以测定的摄入量与参考剂量的比值作为评价标准.本研究用目标危害系数法(THQ)评估研究区的土壤重金属Cd暴露的健康风险(US EPA, 2000), 具体计算公式如下：

(1)

式中, E_F为接触频率(365 d·a^-1)；E_D为平均寿命(76 a), 相当于中国人口的平均寿命；F_IR为消化食物的比率(g·人^-1·d^-1)；C为食物中重金属的含量水平(mg·kg^-1); R_FD为参比剂量(mg·kg^-1·人^-1)；W_AB为人体平均体重(kg)；T_A为平均接触时间(E_D×365 d·a^-1).

根据大米在胃阶段的生物可给性修正后, 研究区土壤重金属Cd的危害系数计害算方法修正为：

(2)

式中, BA为大米中Cd胃阶段的生物可给性(33.25%)(兰砥中等, 2014), 其他参数同公式(1).

THQ比值小于1时, 暴露人群无明显健康风险；当THQ比值大于1时, 暴露人群存在健康风险.根据US EPA的数据资料, Cd的RfD值为0.001 mg·kg^-1.基于中国食物与营养发展纲要(2014—2020年), 平均每人每天摄入大米370 g(国务院办公厅, 2014), 标准体重以61.7 kg计算(顾景范, 2016).

2.5 数据处理

应用Excel 2013和SPSS 19.0软件进行数据统计和分析, 文中数据结果为平均值±标准偏差, 图形采用OriginPro 2017进行绘制.各处理间采用单因素方差分析(ANOVA)和Duncan多重比较(p＜0.05)进行差异分析.

3 结果与分析(Results and analysis) 3.1 稻田土壤pH值与有机质的变化

由表 2可知, 稻田土壤pH值在施用土壤调理剂后显著升高, 与对照组相比, 施用土壤调理剂(0~600 kg·亩^-1)后, 稻田土壤pH值升高了0.15~1.03；土壤OM的含量变化没有达到显著水平.

3.2 土壤调理剂对稻田土生物有效性的影响

由图 1可知, 土壤调理剂有效降低了稻田土壤CaCl₂提取态Cd、Zn含量.与对照组相比, 施用0~600 kg·亩^-1土壤调理剂, CaCl₂提取态Cd、Zn含量分别降低了0.9%~24.1%、22.5%~69.6%, 在较高施用量下存在显著性差异(p＜0.05)；稻田土壤酸可提取态Cd、Zn含量下降, 不同施用量对应的各个试验小区分别下降了10.7%~35.5%、5.9%~30.5%, 各处理之间没有显著性差异(p＞0.05).

3.3 土壤调理剂对水稻各部分Cd、Zn含量和累积量的影响

由图 2可见, 添加土壤调理剂降低了水稻糙米中的Cd、Zn含量.与对照组相比, 水稻糙米中的Cd、Zn含量分别降低了10.8%~47.3%、10.3%~17.5%, 水稻糙米中Cd含量降幅较大.在添加量为600 kg·亩^-1时, 糙米中Cd含量由1.03 mg·kg^-1降低至0.54 mg·kg^-1, 与对照组相比, 存在显著性差异(p＜0.05)；水稻谷壳、茎叶中的Cd、Zn含量也均下降, Cd含量分别降低了4.9%~21.2%、4.2%~17.0%, Zn含量分别降低了29.2%~44.3%、0.1%~16.8%.水稻根系中Cd、Zn含量随着调理剂添加量的增加而升高, 分别升高了31.7%~50.1%、12.6%~29.6%.

图 3是土壤调理剂对水稻各部位Cd、Zn累积量的影响.与对照组相比, 水稻植株Cd、Zn总累积量呈下降趋势.土壤调理剂添加量为600 kg·亩^-1时, 糙米中Cd累积量最多降低69.5%, 土壤调理剂添加量为150~600 kg·亩^-1时, 谷壳和茎叶中的Cd累积量分别降低了38.0%~51.4%、11.8%~35.4%；根系中的Cd累积量与对照组相比增加了40.9%~67.7%, 并且随着土壤调理剂添加量的增加, 根系中Cd的累积量占水稻植株总累积量的比重升高.水稻植株Zn的总累积量较对照组降低, 糙米、谷壳、茎叶中的Zn累积量分别降低了4.1%~35.8%、28.9%~43.8%、3.9%~32.3%, 根系中的Zn累积量略微上升, 这与水稻各部分Cd的累积量变化趋势一致.

3.4 土壤调理剂对水稻各部分Cd/Zn比值的影响

表 3为不同添加量土壤调理剂对水稻各部分Cd/Zn比的影响.在水稻生长过程中, Zn与Cd之间的拮抗作用是影响Cd毒性的重要因素, 有研究(Simmons et al., 2003)提出Cd/Zn比的建议临界值为0.015.由表 3可知, 土壤调理剂显著降低了水稻糙米中的Cd/Zn比, 与对照组相比, 降低了15.2%~43.6%, 但并未达到Cd/Zn比小于0.015的建议临界值；谷壳、茎叶、根系的Cd/Zn比上升, 但差异没有达到显著水平(p＜0.05).

3.5 土壤调理剂对食用大米所致健康风险的影响

图 4为土壤调理剂对当地人群食用糙米所致安全风险的影响.不同添加量的土壤调理剂有效地降低了THQ, 与对照组相比, THQ降低了10.7%~47.3%.在添加量为150~600 kg·亩^-1时, 糙米中Cd的THQ为1.84~1.08.虽然随着土壤调理剂施用量的增加, THQ值明显下降, 但THQ值仍然大于1, 暴露人群有明显健康风险.

4 讨论(Discussion) 4.1 土壤调理剂降低土壤Cd、Zn提取态含量的机理

土壤调理剂不同程度地降低了稻田土壤中Cd、Zn各提取态的含量, 这可能是其3种成分(碳酸钙、偏高岭土、钙镁磷肥)共同作用的结果.土壤调理剂显著提高了土壤的pH值(表 2), 这是因为土壤调理剂中的石灰石和偏高岭土能有效地提高土壤pH值.研究表明, 土壤pH值是影响土壤中重金属生物有效性和水稻植株吸收转运的最主要原因之一(Li et al., 2011), 提高土壤pH值可促使土壤中的Cd和Zn与CO₃^2-和OH^-结合形成碳酸盐或氢氧化物沉淀, 降低其生物有效性(曾卉等, 2012).偏高岭土相较于高岭土比表面积明显增加, 对Cd、Zn的吸附能力显著增强(杨文弢等, 2016).Dheri等(2007)的研究表明, 施用钙镁磷肥能提高农作物产量, 降低作物的Cd污染.pH值是影响磷酸根与Cd离子反应生成磷酸镉沉淀的主要因素, 当pH值在6.75~9.00范围时, 磷酸根对Cd离子的去除能力最强(Matusik et al., 2008).当土壤调理剂施用量为600 kg·亩^-1时, 土壤pH(6.60±0.68)值接近6.75~9.00这个范围, 钙镁磷肥能有效降低土壤中Cd生物有效性.

4.2 土壤调理剂对水稻Cd、Zn含量与Cd、Zn累积量的影响

随着土壤中Cd、Zn各提取态含量的下降, 水稻糙米中的Cd含量也显著降低, 糙米中Cd含量最高降低了47.3%, 但Zn含量变化幅度较小(10.3%~17.5%).这与一些研究的结果相似, 土壤中Zn的有效态对糙米中Zn含量影响较小, 而糙米中Cd含量则会因土壤Cd有效态的变化而产生很大差异(Wissuwa et al., 2008)；水稻植株体内Cd的累积量排序是茎叶＞根系＞糙米＞谷壳(图 3), 可见在水稻生长过程中, 将吸收的Cd主要贮存在根系和茎叶部(陈立伟等, 2017).Zn在水稻植株内的累积量排序则为茎叶＞糙米＞谷壳＞根系, 大量的Zn累积在水稻地上部分, 尤其是茎叶部.显然, 水稻茎叶对Cd和Zn都有很强的截留作用, 是水稻植株体内Cd、Zn迁移转运的关键部位, Cd、Zn在茎和穗节通过特定的金属转运蛋白及木质部转运细胞从木质部转移到韧皮部(Tadakatsu et al., 2015).水稻植株将更多的Cd、Zn贮存在茎叶中, 进而降低了糙米中Cd、Zn的累积.

4.3 土壤调理剂对Cd/Zn的影响及当地人群健康风险评价

研究表明, Cd在水稻中的迁移转运是一种较为主动的过程, 会影响籽粒中Zn、Fe的累积, 使人体Zn、Fe缺乏的风险加剧(Kukier et al., 2002), 而且产地土壤环境对水稻Cd的吸收和籽粒的累积的影响要远大于Zn(张良运等, 2009).相较于Cd, 土壤调理剂对水稻糙米中Zn含量的影响较小, 糙米中Zn含量最高仅降低了17.5%, 这导致了糙米中Cd/Zn比的下降.但水稻中Cd的易于累积和Zn的相对缺乏使得糙米中的Cd/Zn比依旧超过健康临界值0.015, 高Cd/Zn比值会加剧Cd在人体内的长期累积(Chaney et al., 2004).在本试验中, 土壤调理剂主要是通过控制土壤中Cd的生物有效性及其在水稻中的迁移转运, 从而降低糙米中的Cd/Zn比, 在一定程度上减少了Cd对人体的生理毒害作用.

就试验田所在地区而言, Cd的食物暴露风险是不可忽视的, 尤其是当地居民通过大米摄取Cd对人群健康的危害不仅取决于水稻中Cd的含量, 还与大米消费量和消费个体体重有关(Meharg et al., 2013).US EPA提出的健康风险评价模型假设重金属吸收剂量等于摄入剂量, 实际上通过食物进入人体的重金属经过消化道后只有部分被人体吸收, 其他的都被排出体外(Horiguchi et al., 2004), 因此, 可能会高估风险.兰砥中等(2014)通过体外模拟实验法研究了大米的胃阶段生物可给性, 发现重金属Cd胃阶段的生物可给性为33.25%, 结果显示, 当地人群食用大米摄入重金属Cd存在健康风险.不添加土壤调理剂的对照组重金属Cd的THQ值为2.06, 添加量为600 kg·亩^-1时THQ降低至1.08, 但仍大于1.0(图 4).

本研究中, 施用土壤调理剂对Cd污染稻田进行产地修复, 糙米中的Cd最高降低了47.3%, 但仍然没能降低到0.2 mg·kg^-1的国家食品污染物限量标准以下.糙米中的Cd/Zn比与当地人群Cd食物暴露风险降低, 一定程度上控制了Cd的生理毒性.

5 结论(Conclusions)

1) 随着土壤调理剂添加量的增加, 稻田土壤pH值显著升高0.15~1.03, 土壤中CaCl₂提取态Cd、Zn含量分别降低了0.9%~24.1%、22.5%~69.6%.

2) 土壤调理剂的添加使得水稻糙米Cd含量降低了10.8%~47.3%, 糙米Zn含量降低了10.3%~17.5%, 土壤调理剂对水稻糙米Cd吸收累积的影响大于Zn.在土壤调理剂添加量为600 kg·亩^-1时, 糙米中Cd的累积量降低了69.5%, 有效地抑制了水稻对Cd的吸收.

3) 添加土壤调理剂后, 水稻糙米中的Cd/Zn比与THQ值降低, 从而降低了当地人群通过食用大米途径摄入重金属Cd的健康风险；但在添加量为600 kg·亩^-1时THQ仍然大于1.0, 表明当地人群存在一定的Cd暴露健康风险.